EFECTO DE LA ROTACIÓN DE CULTIVOS Y PRÁCTICAS DE LABRANZA SOBRE LAS FRACCIONES DE LA MATERIA ORGÁNICA DEL SUELO

Yusmary Espinoza, Zenaida Lozano y Lorenzo Velásquez

Yusmary Espinoza. Ph.D. en Microbiología de Suelo, Kansas State University, EEUU. Investigadora, Instituto Nacional de Investigaciones Agrícolas (INIA-CENIAP), Venezuela. Dirección: Apdo. Postal 4653, Maracay 2101, Venezuela. e-mail: yespinoza@inia.gob.ve

Zenaida Lozano. M.Sc. en Ciencias de Suelo, Universidad Central de Venezuela (UCV). Profesora, UCV, Venezuela.

Lorenzo Velásquez. Ingeniero Agrónomo, UCV, Venezuela. Investigador, INIA-Portuguesa, Venezuela.

RESUMEN

Las prácticas de labranza y rotación de cultivos pueden modificar la materia orgánica del suelo (MOS). Un estudio conducido por siete años, donde se incluyeron labranza y rotación de cultivos, fue utilizado para evaluar el efecto del manejo de suelo sobre las diferentes fracciones de C y N. El experimento fue localizado en Turén, estado Portuguesa, Venezuela, e incluyó dos sistemas de labranza, labranza convencional (LC) y siembra directa (SD), y dos rotaciones de cultivos, maíz-algodón (MA) y maíz-fríjol (MF). Muestras de suelo fueron colectadas a tres profundidades y se analizó el C (COT) y N orgánico total (NOT), C (MMC) y N (MMN) de la masa microbiana, C y N mineralizable (C_min y N_min), N lábil potencialmente mineralizable (N₁) y su tasa de descomposición (k_l). Los cambios observados en COT y NOT en respuesta a la labranza y a la rotación de cultivos fueron relacionados con la cantidad y calidad de residuos de planta que regresan al suelo, pero no con su distribución en el perfil del suelo, con excepción de la MO mineralizable. Este estudio demuestra la importancia de la MMC, MMN y de la mineralización de C y N como índices para conocer la dinámica de la MOS en una zona tropical. Por otra parte, el N₁ puede ser usado como indicador de la capacidad del suelo de liberar N de la MOS.

SUMMARY

RESUMO

As práticas de lavragem e rotação de cultivos podem modificar a matéria orgânica do solo (MOS). Um estudo conduzido por sete anos, onde se incluíram lavragem e rotação de cultivos, foi utilizado para avaliar o efeito do manejo do solo sobre as diferentes frações do C e N. O experimento foi localizado em Turén, estado Portuguesa, Venezuela, e incluiu dois sistemas de lavragem, lavragem convencional (LC) e semeadura direta (SD), e duas rotações de cultivos, milho-algodão (MA) e milho-feijão (MF). Amostras de solo foram coletadas a três profundidades e se analisou o C (COT) e N orgânico total (NOT), C (MMC) e N (MMN) da massa microbiana, C e N mineralizável (C_min e N_min), N lábil potencialmente mineralizável (N1) e sua taxa de decomposição (kl). As mudanças observadas em COS e NOS em resposta à lavragem e à rotação de cultivos foram relacionadas com a quantidade e qualidade de resíduos de plantas que retornam ao solo, mas não com a sua distribuição no perfil do solo, com exceção da MO mineralizável. Este estudo demonstra a importância da MMC, MMN e da mineralização do C e N como índices para conhecer a dinâmica da MOS em uma zona tropical. Por outra parte, o N1 pode ser usado como indicador da capacidade do solo de liberar N da MOS.

PALABRAS CLAVE / Labranza / Masa Microbiana / Materia Orgánica / Mineralización Potencial / Rotación de Cultivos / Siembra Directa /

Las estrategias del manejo de cultivo tales como las prácticas de labranza y rotación de cultivos pueden modificar la materia orgánica del suelo (MOS). La labranza continua causa una disminución en la MOS (Dalal y Mayer, 1986; Doran, 1987) debido a una aceleración de la descomposición de residuos de cultivos incorporados dentro del suelo (Balesdent et al., 1990). Sin embargo, varios estudios han reportado que la reducción de la intensidad de la labranza puede disminuir o prevenir la pérdida de MOS (Six et al., 1998).

El tipo y el grado de la labranza afecta la distribución vertical de MOS (Doran, 1987) ya que la labranza rompe el suelo y entierra los residuos de planta. Se han reportado diferencias en el C orgánico total (COT) y N orgánico total (NOT) inducidas por una labranza continua, especialmente cerca de la superficie del suelo (Dick, 1983; Havlin et al., 1990; Franzluebbers et al., 1995; Salina-García et al., 1997). De acuerdo a Doran (1980) y Follet (2001) el mantenimiento de los residuos de cultivos sobre la superficie con la siembra directa modifica el ambiente físico, químico y biológico; por lo tanto, se esperan bajo estas condiciones grandes cambios en MOS, incluyendo la masa microbiana (Spedding et al., 2004). Según Franzluebbers et al. (1995), Salinas-García et al. (1997) y Espinoza (2004) las fracciones activas de MOS se incrementan cerca de la superficie del suelo bajo siembra directa, comparada con labranza convencional. De acuerdo a Mikha y Rice (2004) y Rice et al. (1987) el incremento en las fracciones activas de MOS son consecuencia de una disminución de la tasa de recambio.

En estudios donde se ha incluido rotación de cultivos se han mostrado efectos positivos sobre el mantenimiento de niveles altos de la MOS (Campbell et al., 1996; Omay et al., 1997). Por otra parte, el tipo de cultivo involucrado, especialmente en aquellos donde se incluyen leguminosas en la rotación, juega un papel importante en las fracciones de la MOS presente, debido a su efecto sobre la relación C/N (Potter et al., 1998). La degradación de los residuos frescos es frecuentemente gobernada por la relación C/N; sin embargo, la tasa de acumulación de la MOS es altamente dependiente de las características del suelo (estructura, textura, mineralogía) y de las características climáticas regionales (temperatura, humedad; Álvarez y Lavado, 1998; Hevia et al., 2003). Por ello, se espera que agroecosistemas bajo condiciones climáticas y características de suelo diferentes respondan distintamente a los sistemas de manejo aplicados.

El objetivo del presente trabajo fue determinar si los diferentes sistemas de labranza (siembra directa y labranza convencional) y la rotación de cultivos maíz–algodón y maíz-frijol afectan la distribución vertical del COT, NOT, MMC y MMN, y el tamaño y las fracciones biológicamente activas de C y N orgánico del suelo.

El estudio de campo para determinar el efecto de la rotación de cultivos y sistemas de labranza sobre las fracciones orgánicas del suelo se llevó a cabo durante el ciclo de invierno del año 2002. El experimento fue establecido en 1996 en el Campo Experimental Turén, estado Portuguesa, Venezuela (9^o16’30’’N, 69^o5’767’’O, 215msnm). El clima está caracterizado por una precipitación promedio anual de 1432mm y una temperatura media de 22,3^oC. El suelo pertenece a un Inceptisol clasificado como Fluventic Haplustepts (francosa gruesa, mixta, isohipertérmica).

El experimento consistió de dos tratamientos de labranza, que incluyeron siembra directa o sin laboreo y labranza convencional, con dos rotaciones, MA: maíz (Zea mays) - algodón (Gossypium hirsutum), y MF: maíz - frijol (Vigna unguiculata). La labranza convencional (LC) consistió en cuatro pases de rastra a la profundidad de 20cm, previo a la siembra del maíz. La siembra directa (SD) consistió en plantación directa. Los tratamientos fueron arreglados en diseño de bloques con parcelas divididas completamente aleatorizados con tres repeticiones, donde las parcelas principales (36×36m) fueron los dos sistemas de labranza y las subparcelas (36×10m) la rotación de cultivos. Para el último ciclo de verano (2001-2002), se sembró fríjol de variedad Tuy y algodón de variedad Deltapine 16. Previo a esta siembra, las parcelas fueron acondicionadas con un pase de rotativa y recibieron la aplicación de 4l·ha^-1 del herbicida Glyfosate, utilizando una asperjadora acoplada al tractor. El maíz (híbrido Pioneer 30F94) fue sembrado en junio 2002, utilizando una sembradora-abonadora de siembra directa, graduada para tres hileras separadas cada 0,80m con una descarga de 6 a 7 semillas por metro a una profundidad de 5cm. En el momento de la siembra se aplicó N, P₂O₅ y K₂O a razón de 34kg·ha^-1 para cada uno de ellos, mediante 225kg·ha^-1 del fertilizante 15-15-15. Posteriormente, a los 25 días de la siembra, se realizó un reabono manual con 84kg·ha^-1 de N, mediante la aplicación de 400kg·ha^-1 de sulfato de amonio aplicado superficialmente a 10cm de la hilera de plantas. Cuarenta días después de la siembra se realizó un control químico post-emergente de malezas, mediante la aplicación de 80g·ha^-1 de herbicida Accent (ingrediente activo: nicosulfuron).

En el año 2002 se tomaron muestras de suelo antes de la siembra de maíz a profundidades de 0-5, 5-15 y 15-30cm. El contenido de arcilla, limo y arena fue 197, 524 y 277g·kg^-1, respectivamente. En el tope de 15cm de profundidad el pH fue de 8,22, la conductividad eléctrica de 0,71mS·cm^-1, la capacidad de intercambio catiónico de 14,01cmol·kg^-1 y la concentración de C, N y P disponibles fueron de 27000, 2000 y 8mg·kg^-1, respectivamente. El contenido de C, N y P antes de comenzar el experimento fue de 28000, 2000 y 13mg·kg^-1, respectivamente. Previo al experimento el área estuvo en barbecho. El rendimiento del cultivo de maíz en los últimos cinco años fue de 8002, 7899, 8738 y 8135kg·ha^-1 para SDMA, SDMF, LCMA y LCMF, respectivamente.

De cada repetición se colectaron ocho submuestras de suelo usando un muestreador de mano Oakfield (2,26cm de diámetro) de cada una de las tres profundidades. Estas submuestras formaron una muestra compuesta por cada repetición. Las muestras fueron transportadas al laboratorio en una cava y almacenadas a 4^oC con porcentaje de humedad a capacidad de campo de 31,48, 30,07 y 29,80% para 0-5, 5-15 y 15-30cm de profundidad, respectivamente. La toma de las muestras de suelo y la determinación de la densidad aparente fueron realizadas poco antes de la labranza para permitir un muestreo más seguro.

Las muestras de suelo de las diferentes profundidades fueron secadas, maceradas y pasadas a través de un tamiz de malla de 100µm. Luego fueron fumigadas con HCl 12M para la eliminación de carbonatos, según Harris et al. (2001). El contenido de carbono y nitrógeno orgánico total (COT y NOT) fue determinado por combustión directa usando un sistema analizador LECO CHN-2000 (Leco Corp., St. Joseph, MI, EEUU).

El CO₂ producido de los suelos empacados en los tubos PVC fue determinado cada 7 días durante el primer mes y semanalmente el resto del tiempo de incubación. La concentración de CO₂ fue determinada utilizando un cromatógrafo de gases Agilent (Agilent Technologies, EEUU) equipada con una columna Porapak Q de 2m. Después que el gas era muestreado, las jarras eran abiertas por aproximadamente 10min para permitir el equilibrio con la atmósfera.

Para cuantificar la fracción de N lábil potencialmente mineralizable (N₁) de la materia orgánica se usó un modelo de un compartimiento con cinética de primer orden (Stanford y Smith, 1972) según la fórmula N_min= N_l(1-e^-klt), donde N_min: nitrógeno mineralizable en el tiempo t= 160 días, k₁: constante de mineralización, y N₁: nitrógeno potencialmente mineralizable.

Para la masa microbiana las muestras fueron colectadas a las mismas profundidades y analizadas la misma semana del muestreo. La masa microbiana de C y N fue determinada por la técnica de fumigación-incubación (Jenkinson y Powlson, 1976). La MMC fue calculada (Voroney y Paul, 1984) como MMC= F_c/K_n donde F_c= (CO₂ producido del suelo fumigado - CO₂ producido del suelo no-fumigado) y K_n= 0,45 (la proporción de C microbiano producido como CO₂), mientras que para MMN se utilizó una fórmula similar donde F_n= (flujo de NH₄ debido a la fumigación - NH₄ mineralizado durante 10 días del control) y K_n= (-0,014(F_c/F_n) + 0,39), la proporción del N mineralizado a NH₄ durante el periodo de incubación.

Las fracciones de MOS fueron separadas dentro de discretas fracciones de diferente actividad biológica usando los valores de MMC, fracción orgánica mineralizable de C (Cm) y COT, y de MMN, fracción orgánica mineralizable de N (Nm) y NOT, como fue descrito por Rice y García (1994). Los compartimientos de MM son considerados como la fracción más lábil del C y N del suelo. La fracción lábil no microbiana fue calculada sustrayendo la fracción de la MM de la fracción orgánica mineralizable. La masa microbiana y la no microbiana fueron sustraídas del C y N orgánico para estimar la fracción estable.

Los datos fueron analizados a través del programa de análisis estadístico SAS/STAT (SAS, 2000), empleando el procedimiento Proc Mixed para el análisis de varianza. Para la separación de la diferencia entre medias se utilizó el test de diferencia mínima significativa (DMS). Todos los resultados fueron considerados significativamente a P<0,05.

Comparado con la labranza convencional (LC), el mantenimiento de residuos de cultivos sobre la superficie del suelo en la siembra directa (SD) resultó en la mayor cantidad de C y N a 0-5cm de profundidad, pero no a mayores profundidades (Figura 1a, b). En el tratamiento de SD la rotación de cultivos no varió la cantidad de COT y NOT. Sin embargo, en el caso de LC la rotación MA incrementó el C y N superficial en 20 y 30%, respectivamente, comparada con MF. Varios estudios han reportado el incremento de C y N orgánico con SD comparada a LC (Dick, 1983; Havlin et al., 1990; Franzzluebbers et al., 1995); no obstante, los presentes resultados muestran que cuando la LC es combinada con la rotación MA la cantidad de COT y NOT no muestra diferencias significativas al ser comparada con SD. Esto parece estar directamente relacionado a la cantidad de residuos producido por el cultivo (Campbell et al., 1996). En el presente estudio el rendimiento de cultivo de maíz bajo LCMA fue aproximadamente 10% mayor que el resto de los tratamientos, lo que enfatiza el efecto del tipo y cantidad de residuo adicionado en la edificación del C y N orgánico en el suelo. Omay et al. (1997) encontraron que la inclusión de soya en la rotación de cultivos disminuye en 5% el COS y NOS, en comparación con cultivo continuo de maíz.

La MMC y MMN fueron significativamente (P<0,05) OJO afectadas por la profundidad de muestreo (Figura 2a, b), quizás debido a la distribución del sustrato, aireación y contenido de agua en el perfil de suelo (Tabla I). A 0-5cm de profundidad la MMC fue significativamente (P<0,05) afectada por la interacción de los tratamientos de labranza y rotación de cultivos. Los valores de MMC siguieron el orden decreciente de SDMA>SDMF>LCMF> LCMA; sin embargo, la diferencia observada en la LC con la rotación de cultivos no fue significativamente diferente. Aun cuando no se observaron diferencias significativas entre los tratamientos a mayor profundidad, MMC tiende a ser ~30% menor bajo SD comparada con LC. Estimados de la MMN siguen un patrón bastante parecido a la MMC; sin embargo, solo el sistema de labranza tuvo un efecto significativo (P<0,05) en el comportamiento de la MMN. Los valores de MMN observados bajo SD fueron 32% mayores a los observados bajo LC a la profundidad de 0-5cm. Por debajo de 5cm se invierte el patrón del comportamiento de la MMN, siendo los mayores valores los observados bajo LC. La mayor concentración de la masa microbiana a 0-5cm de profundidad encontrada bajo SD pudo deberse al sustrato, ya que la materia orgánica en el tratamiento de SD fue 1,8% mayor a la observada bajo LC. De acuerdo a Doran (1980), la población microbiana es altamente afectada en los sistemas de labranza por la porosidad total y el contenido de humedad del suelo; sin embargo, en este estudio estos parámetros físicos no afectaron la masa microbiana.

Las tasas y el acumulado de C y N neto mineralizado (Figura 3) fueron diferentes entre los tratamientos. A 0-5cm de profundidad (Figura 3a), la máxima tasa de respiración (8mg·kg^-1·d^-1) se observó a los 60 días de incubación para la rotación maíz-frijol, siendo esta tasa 45% mayor en el tratamiento de LC que en el de SD. Con respecto al C mineralizado acumulado en los 168 días de incubación, este fue similar para todos los tratamientos a excepción de labranza convencional maíz-algodón (LCMA), donde solo se acumuló ~120mg·kg^-1 de suelo, comparado con ~350mg·kg^-1 acumulado en los otros tratamientos. Esto es indicativo del papel de la rotación de cultivos donde se incluye al fríjol sobre la dinámica de nutrientes en el suelo. A 5-15cm de profundidad (Figura 3b), el C acumulado disminuyó en ~70% comparado con el suelo superficial. Aun cuando las mayores tasas de mineralización neta fueron observadas al comienzo de la incubación en el tratamiento con siembra directa, a esa profundidad los mayores valores de C mineralizado acumulado se observaron en el tratamiento de LC y no se observó una clara tendencia con la rotación de cultivos.

Las tasas y el acumulado del N mineralizado neto se muestran en la Figura 3. Las tasas de N mineralizado neta disminuyeron en ambas profundidades durante la incubación. El promedio de las tasas de mineralización variaron entre 0,3 y 2,3mg·kg^-1·d^-1 (Figura 3c). Las mayores tasas fueron observadas bajo el tratamiento de SD comparada con LC al comienzo de la incubación; después de 55 días de incubación las tasas de mineralización fueron constantes en todos los tratamientos. El efecto de rotación de cultivo fue bastante evidente en la LC, pero no en la SD. El N mineralizado y acumulado durante los 168 días de incubación (Figura 3c) varió entre 10 y 85mg·kg^-1, siendo equivalentes a 0,5 y 4,2% del N total. Este N acumulado fue ~98 y 45% mayor en SD comparado con LCMA y LCMF, respectivamente. Estos resultados reflejan el efecto de la rotación de cultivos sobre la disminución en la acumulación de las fracciones lábiles de la MOS en el caso de LC.

A 5-15cm de profundidad tanto las tasas como el acumulado de N disminuyeron en ~50% en todos los tratamientos (Figura 3d). A esta profundidad el efecto de labranza fue bastante evidente; los mayores valores de N acumulado fueron observados sobre la labranza convencional, pero no se observó un efecto de rotación de cultivos. Estos resultados reflejan el cambio del perfil del suelo bajo labranza convencional, como una consecuencia de mezclar suelo, residuos y fertilizantes. De acuerdo a los resultados obtenidos de N_min acumulado en la incubación para 5 y 15cm de profundidad, y considerando la densidad aparente de 1,2 y 1,5g·cm^-3 para 5 y 15cm de profundidad, respectivamente, se observa que el proceso de mineralización del N tiene el potencial de aportar ~90kg·ha^-1 al cultivo cuando la SD es utilizada como práctica de manejo, independiente de que la rotación de cultivo se incluya como práctica de manejo. Sin embargo, en LC la capacidad suplidora de N puede ser comparada a la obtenida bajo SD solo cuando el fríjol es utilizado en la rotación de cultivos. Estos resultados y los obtenidos en la masa microbiana del suelo ponen de manifiesto la sensibilidad de estas fracciones de C y N a los efectos del manejo de los agroecosistemas, por lo que pueden ser usados como indicadores para evaluar el efecto de diferentes prácticas de manejo sobre la sostenibilidad del suelo. De acuerdo a Álvarez y Álvarez (2000), cambios en la MMC y C mineralizable debido a prácticas de manejo pueden predecir futuros cambios en la MOS.

No se detectaron diferencias significativas entre las tasas constantes de mineralización para el tratamiento SD, ni entre este tratamiento y LCMF. Al promediar estos tratamientos se obtiene k_l= 0,010d^-1. El tratamiento LCMA muestra una tasa de mineralización constante significativamente mayor a las observadas en los otros tratamientos (0,080d^-1). Altos valores de k₁ y bajos N₁ en LCMA sugieren que la concentración de sustrato mineralizable fue menor, pero el sustrato se descompone rápidamente bajo este tratamiento. Una relación inversa entre valores de N₁ y k₁ puede ocurrir si la masa microbiana se mantiene a expensas del N activo no proveniente de la biomasa, es decir que el N_min esta siendo inmovilizado, como parece ser el caso de este estudio (Figura 2). Rápidas tasas de recambio de la MOS puede significar mayor disponibilidad de N al suelo (Mikha y Rice, 2004). Diferencias en las velocidades de descomposición y en la cantidad de C orgánico han sido atribuidas a diferencias en la protección física de la MOS. El efecto de estabilización física es debido a un encapsulamiento entre las partículas de arcilla (Six et al., 1998) o a la adsorción de compuestos orgánicos a la superficie de las arcillas (Oades, 1989). De acuerdo a Six et al. (1998), la labranza rompe los macroagregados de suelo y expone la materia orgánica al ataque de la microflora heterotrofa, lo que conlleva a una tasa de recambio mas rápida. Sin embargo, pareciera que cuando LC se combina con una rotación que incluye una leguminosa, la protección de la MOS se ve incrementada.

La mineralización neta (N_min) y el potencial de N (N₁) estuvieron significativamente correlacionados a P<0,05 (r= 0,92), al igual que el estimado N y su tasa constante de mineralización (r= 0,92). Esto indica que la cantidad de la fracción activa de N calculada puede ser utilizada para predecir la disponibilidad de N para los cultivos, bajo las condiciones de suelo utilizados en este experimento.

La acumulación de materia orgánica lábil parece tener un efecto directo sobre la población y actividad de los microorganismos del suelo, ya que el comportamiento observado en la fracción lábil de la materia orgánica fue similar a cambios observados en MMC y MMN y C mineralizado. Esto soporta lo reportado por Álvarez y Álvarez (2000) en ensayos sobre molisoles, quienes encontraron que la presencia de sustratos más lábiles induce a cambios en la composición de la biomasa microbiana o su estado fisiológico, resultando en una alta producción de CO₂-C por unidad de biomasa de C.

Los cambios observados en COS y NOS en respuesta a la labranza y la rotación de cultivos estuvieron relacionados a la calidad y cantidad de residuos de planta que regresan al suelo, pero no a su distribución en el perfil del suelo.

Aun cuando se demuestra que la labranza convencional (LC) acelera la desaparición de la materia orgánica del suelo (MOS), esto no se refleja en la cantidad de C y N orgánico total medido en el tratamiento LCMA pero parece estar relacionado directamente con la cantidad de residuos de cultivos que entra al suelo. Por otra parte, cuando la LC se combina con una leguminosa (LCMF) la dinámica de la fracción lábil de la MOS tiene un comportamiento similar a la MOS bajo siembra directa (SD). Entonces, la calidad de los residuos (residuos de fríjol con baja relación C/N) parece favorecer la acumulación o la protección de la MOS más lábil cuando la LC es utilizada como sistema de manejo bajo las condiciones de este ensayo. Por otra parte, el mantenimiento de residuos sobre la superficie del suelo, independientemente de su calidad, tiene un efecto directo sobre la población de los microorganismos del suelo. Para el caso de LC, aun cuando la población microbiana fue similar con ambas rotaciones, los residuos de fríjol favorecen su actividad.

Los resultados de MMC, MMN, y de mineralización de C y N obtenidos confirman su utilidad como indicadores para conocer la dinámica de la MOS, debido a su sensibilidad al cambio ocasionado por el manejo. Por otra parte, se concluye que N₁ puede ser usado como indicador de la capacidad del suelo de liberar N de la materia orgánica lábil en zonas tropicales, lo que conllevaría a un uso más eficiente de los fertilizantes nitrogenados y disminuir así la potencial contaminación de las aguas subterráneas.

1. Álvarez R, Álvarez CR (2000) Soil organic matter pools and their associations with carbon mineralization kinetics. Soil Sci. Soc. Am. J. 64: 184-189.        [ Links ]

2. Álvarez R, Lavado RS (1998) Climate, organic matter and clay content relationship in the Pampa and Chaco soils. Geoderma 83: 127-141.        [ Links ]

3. Balesdent J, Mariotti A, Boisgontier D (1990) Effect of tillage on soil organic carbon mineralization estimated from ¹³C abundance in maize fields. J. Soil Sci. 41: 584-596.        [ Links ]

4. Cabrera ML, Kissel DE (1988) Potentially mineralizable nitrogen in disturbed and undisturbed soil samples. Soil Sci. Soc. Am. J. 52: 1010-1015.        [ Links ]

5. Campbell CA, McConkey BG, Zentner RP, Sellers F, Curtin D (1996) Long-term effects of tillage and crop rotations on soil organic C and total N in a clay soil in southwestern Saskatchewan. Can J. Soil Sci. 76: 395-401.        [ Links ]

6. Dalal RC, Mayer RJ (1986) Long-term trend in fertility on soil under continuous cultivation and cereal cropping in southern Queensland. I. Overall changes in soil properties and trends in winter cereal yields. Aus. J. Soil Res. 24: 265-279.        [ Links ]

7. Dick WA (1983) Organic carbon, nitrogen, and phosphorus concentrations and pH in soil profiles as affected by tillage intensity. Soil Sci. Soc. Am. J. 47: 102-107.        [ Links ]

8. Doran JW (1980) Microbial changes associated with residue management with reduced tillage. Soil Sci. Soc. Am. J. 44: 765-771.        [ Links ]

9. Doran JW (1987) Microbial biomass and mineralizable nitrogen distributions in no-tillage and plowed soils. Biol. Fertil. Soil 5: 68-75.        [ Links ]

10. Espinoza Y (2004) Calidad de la materia orgánica bajo diferentes prácticas de manejo en un suelo ácido tropical. Rev. Fac. Agron. (LUZ) 21: 126-140.        [ Links ]

11. Follet RF (2001) Soil management concepts and carbon sequestration in cropland soils. Soil Till. Res. 61: 77-92.        [ Links ]

12. Franzluebbers AJ, Hons FM, Zuberer DA (1995) Soil organic carbon, microbial biomass, and mineralizable carbon and nitrogen in sorghum. Soil Sci. Soc. Am. J. 59: 460-466.        [ Links ]

13. García FO (1992) Carbon and nitrogen dynamics and microbial ecology in tallgrass prarie. Tesis. Kansas State University. Manhattan, KS, EEUU.        [ Links ]

14. Harris D, Horwath WR, Van Kissel Ch (2001) Acid fumigation of soils to remove carbonates prior to total organic carbon or carbon-13 isotopic analysis. Soil Sci. Soc. Am. J. 65: 1853-1856.        [ Links ]

15. Havlin JL, Kissel DE, Maddux LD, Claassen MM, Long JH (1990) Crop rotation and tillage effects on soil organic carbon and nitrogen. Soil Sci. Soc. Am. J. 54: 448-452.        [ Links ]

16. Hevia GG, Buschiazzo DE, Hepper DN, Urioste AM, Antón EL (2003) Organic matter in size fractions of soils of the semiarid Argentina. Effects of climate, soil texture and management. Geoderma 116: 265-277.        [ Links ]

17. Janzen HH, Campbell CA, Izaurralde RC, Ellert BH, Juma N, MacGill WB, Zentner RP (1998) Management effect on soil C storage on the Canadian prairies. Soil Till. Res. 47: 181-195.        [ Links ]

18. Jenkinson DS, Powlson DS (1976) The effect of biocidal treatment on metabolism in soil. V. A method for measuring soil biomass. Soil Biol. Biochem. 8: 209-213.        [ Links ]

19. McGill WG, Hunt HW, Woodmansee RG, Reuss JO (1981) Phoenix-A model of the dynamics of carbon and nitrogen in grassland soils. Ecol. Bull. 33: 237-247.        [ Links ]

20. Mikha M, Rice CW (2004) Tillage and manure effects on soil and aggregate-associated carbon and nitrogen. Soil Sci. Soc. Am. J. 68: 809-815.        [ Links ]

21. Oades JM (1989) An introduction to organic matter in mineral soils. En Dixon JB, Weed SB (Eds.) Minerals in soil environments. Soil Sc. Soc. Am. Madison, WI, EEUU. pp 89-159.        [ Links ]

22. Omay AB, Rice CW, Maddux LD, Gordon WB (1997) Changes in soil microbial and chemical properties under long-term crop rotation and fertilization. Soil Sci. Soc. Am. J. 61: 1672-1678.        [ Links ]

23. Potter KN, Tolbert HA, Jones OR, Matocha JE, Morrison JE, Unger PW (1998) Distribution and amount of soil organic C in long-term management system in Texas. Soil Till. Res. 47: 309-321.        [ Links ]

24. Rice CW, Grove JH, Smith S (1987) Estimating soil net nitrogen mineralization as affected by tillage and soil drainage due to topographic position. Can. J. Soil Sci. 67: 513-520.        [ Links ]

25. Rice CW, García FO (1994) Biologically active pool of carbon and nitrogen in tallgrass prairie. En Doran JW, Coleman DC, Bezdicek DF, Stewart BA (Eds.) Defining soil quality for a sustainable environment. SSSA Spec. Publ. 35. SSSA / ASA. Madison, WI, EEUU. pp 201-297.        [ Links ]

26. Salinas-García JR, Hons FM, Matocha JE (1997) Long-term effects of tillage and fertilization on soil organic matter dynamics. Soil Sci. Soc. Am. J. 61: 152-159.        [ Links ]

27. SAS (2000) SAS/STAT Procedures guide. Release 8,02. SAS Institute. Cary, NC, EEUU.        [ Links ]

28. Six J, Elliott ET, Paustian K, Doran JW (1998) Aggregation ans soil organic matter accumulation in cultivated and native grassland soils. Soil Sci. Soc. Am. J. 62: 1367-1377.        [ Links ]

29. Spedding TA, Hamel C, Mehuys GR, Madramootoo CA (2004) Soil microbial dynamics in maize-growing soil under different tillage and residue management systems. Soil Biol. Biochem. 36: 499-512.        [ Links ]

30. Stanford G, Smith SJ (1972) Nitrogen mineralization potentials of soil. Soil Sci. Soc. Proc. 36: 465-472.        [ Links ]

31. Voroney RP, Paul E (1984) Determination of Kc and Kn for calibration of the chloroform fumigation-incubation method. Soil Biol Biochem. 16: 9-14.        [ Links ] ]]> 1 2000 64 184-189 2 1998 83 127-141 3 1990 41 584-596 4 1988 52 1010-1015 5 1996 76 395-401 6 1986 24 265-279 7 1983 47 102-107 8 1980 44 765-771 9 1987 5 68-75 10 2004 21 126-140 11 2001 61 77-92 12 1995 59 460-466 13 1992 14 2001 65 1853-1856 15 1990 54 448-452 16 2003 116 265-277 17 1998 47 181-195 18 1976 8 209-213 19 1981 33 237-247 20 2004 68 809-815 21 89-159 22 1997 61 1672-1678 23 1998 47 309-321 24 1987 67 513-520 25 201-297 26 1997 61 152-159 27 SAS 2000 28 1998 62 1367-1377 29 2004 36 499-512 30 1972 36 465-472 31 1984 16 9-14